UNIVERSIDADE ESTADUAL DA PARAÍBA
CENTRO DE CIÊNCIAS BIOLÓGICAS E DA SAÚDE
DEPARTAMENTO DE BIOLOGIA
CURSO DE LICENCIATURA PLENA EM CIÊNCIAS BIOLÓGICAS
ALUÍZIO GONÇALVES DA SILVA
AVALIAÇÃO DA EFICIÊNCIA DE DIFERENTES COAGULANTES NO
TRATAMENTO DE ÁGUA DE MANANCIAL EUTROFIZADO
CAMPINA GRANDE – PB 2013
ALUÍZIO GONÇALVES DA SILVA
AVALIAÇÃO DA EFICIÊNCIA DE DIFERENTES COAGULANTES NO TRATAMENTO DE ÁGUA DE MANANCIAL EUTROFIZADO
Monografia apresentada ao Curso de Ciências Biológicas da Universidade Estadual da Paraíba, em cumprimento à exigência para conclusão do curso de Licenciatura Plena em Ciências Biológicas.
Orientadora: Profª Dra. Beatriz Susana Ovruski de Ceballos
CAMPINA GRANDE – PB 2013
F ICHA CATALOGRÁFICA ELABORADA PELA BIBLIOTECA CENTRAL – UEPB
S586a Silva, Aluízio Gonçalves da.
Avaliação da eficiência de diferentes coagulantes no tratamento de água de manancial eutrofizado. [manuscrito] / Aluízio Gonçalves da Silva. – 2013.
55 f. : il. color. Digitado. Trabalho de Conclusão de Curso (Graduação em Ciências
Biológicas) – Universidade Estadual da Paraíba, Centro de Ciências Biológicas e da Saúde, 2013.
“Orientação: Prof. Dra. Beatriz Susana Ovruski de Ceballos, Departamento de Biologia.”
1. Eutrofização. 2. Cianobactérias. 3. Tratamento de água.
I. Título.
CDD 21. ed. 577.6
ALUÍZIO GONÇALVES DA SILVA
Monografia apresentada ao Curso de Ciências Biológicas da Universidade Estadual da Paraíba, em cumprimento à exigência para conclusão do curso de Licenciatura Plena em Ciências Biológicas.
Aprovada em 17/04/2013.
A minha mãe, Luzia Maria da Conceição, pelo amor, dedicação,
companheirismo e amizade.
AGRADECIMENTOS
À Deus, que concede a vida, a saúde, e a força para lutar e vencer todos os desafios que surgem
na nossa vida.
A todos os meus familiares e amigos pelo apoio e colaboração.
A minha orientadora profª Dra. Beatriz Susana Ovruski pelo estímulo, orientação, compreensão e
atenção que me concedeu no decorrer deste trabalho.
Aos meus queridos colegas e amigos em especial a Angélica, Cibele, Maria, Digiane, Tatiane e
Rafaela pelo apóio, incentivo e troca de experiências.
Aos colegas da Pós-Graduação em especial a Alaine, Silvana, Sátiva, Josué, Erivana, Hindria e
Aninha pelos momentos de estudo, descontração, incentivo, amizade e pela intensa força que me
transmitiram para a realização desse trabalho.
Aos professores Wilton Silva Lopes, Valderi Duarte Leite e José Tavares de Souza pela cordial
acolhida nas instalações da Extrabes.
À Universidade Estadual da Paraíba pela oportunidade oferecida para a realização do curso de
Ciências Biológicas.
A todos aqueles que de alguma forma contribuíram para a realização desse trabalho.
RESUMO
As atividades humanas causam impactos negativos nos corpos d’água superficiais utilizados para
o abastecimento da população. A poluição antrópica intensifica o processo de eutrofização, altera
a qualidade da água pelo aumento exuberante de produtores primários com predominância de
florações de cianobactérias. Estas causam redução do oxigênio dissolvido na coluna de água,
diminuição da biodiversidade e a perda das qualidades cênicas do ecossistema. Alguns gêneros
produzem cianotoxinas nocivas à biota e à saúde humana (irritações dérmicas, intoxicação
hepáticas e neurológicas, tumores, cânceres e até a morte). Cianobactérias e suas cianotoxinas
dificultam o tratamento da água, pelo aumento da turbidez, geração de sabor e odor
desagradáveis, colmatação dos filtros de areia, maior gasto de produtos químicos e maior custo
da água potabilizada. Neste contexto, o presente trabalho objetivou avaliar, em escala de bancada,
as melhores condições de coagulação da água bruta do açude Argemiro de Figueiredo
(eutrofizado) na remoção de cor aparente, pH, turbidez e fitoplâncton usando cinco coagulantes
(Sulfato de alumínio, Tanfloc, Cloreto de polialumínio, Polímero catiônico sintético e Polímero
aniônico sintético). Em Jar Test foram simuladas a coagulação, floculação e sedimentação,
fundamentais em uma Estação de Tratamento de Água convencional. As condições de
funcionamento do Jar Test foram os mesmos para todos os ensaios (tempo de mistura rápida
60 s-1, gradiente de mistura rápida 120 s-1, tempo de floculação 20 min, gradiente de floculação
40 s-1 e velocidade de sedimentação de 1,4 cm/min). Os resultados após sedimentação
evidenciaram que o cloreto de polialumínio, na dosagem de 9,92 mg.L-1 de Al3+ e pH entre 5 e 6
sem adição de alcalinizante ou acidificante, apresentou as melhores remoções da cor aparente
(70%) e verdadeira (100%), turbidez (16%) e 80% das células fitoplanctônicas. Os valores finais
dessas variáveis estão dentro ou próximas ás exigidas pela Portaria 2914/2011 para água potável:
cor aparente 15 uH, turbidez 0,5 uT e pH entre 6 e 9,5. A densidade fitoplanctônica
remanescente, de 4,5 x 103 cel/ml pode ser removida na etapa seguinte, de filtração, sem colmatar
os filtros tão rapidamente. Os resultados mostraram que o tratamento aplicado produziu um
efluente de boa qualidade.
Palavras-chave: Cianobactérias, Eutrofização, Tratamento de Água, Turbidez.
ABSTRACT
Human activities cause negative impacts on the surface water bodies used for the supply of the
population. The contamination of water sources by human polution intensify the eutrophication
process and the water quality is modified, with the reduction of the dissolved oxygen, aquatic
biodiversity, loss of scenic qualities and more incidence of cyanobacteria. Some genera os
species of cyanobacteria produce harmful cianotoxins to humans with pathological effects
ranging from skin irritation to liver and neurological problems, tumors, cancers and even death.
Cyanobacteria and cianotoxins also cause problems for the treatment and potability of water,
such as increased turbidity, produced unpleasant odor and taste and filters obstructions, with a
greater expense of chemicals, increasing the cost of potable water. The present study aimed to
evaluate the best bench-scale clotting conditions of raw water of a eutrophic dam in the removal
of apparent color, pH, hardness, alkalinity, turbidity and marine phytoplankton using five
coagulants (aluminum sulphate, Tanfloc, polyaluminium chloride, synthetic Polymer and cationic
Polymer anionic synthetic). Jar Test were simulated in the coagulation, flocculation and
sedimentation, essential in a conventional Water treatment plant. The raw water used was from
the Argemiro Figueiredo reservoir, with eutrophic levels and with frequently bloms. The
parameters of operation of Jar Test were the same for all tests (quick mix time 60 s-1, mixing fast
gradient of 120 s-1, flocculation time of 20 min, gradient of flocculation of 40 s-1 and
sedimentation velocity 1,4 cm/min). The results showed that the sedimentation polyaluminium
chloride, in 9.92 mg dosage.L-1 of Al3+ and pH between 5 and 6 without the addition of
alkalinizing acidifying, presented the best or removals of apparent color (70%) and true (100%),
turbidity (16%) and 80% of phytoplanktonic cells. The final values of these variables are within
or close to the required by Ordinance 2914/2011 for drinking water: apparent color 15 uH,
turbidity 0,5 uT and pH between 6 and 9.5. Phytoplankton density remaining, 4.5 x 103/ml cel
can be removed in the next step, without filtering bridge filters so quickly. The results showed
that the treatment produced an effluent of good quality.
Keywords: Water Treatment. Eutrophication. Cyanobacteria. Colour Turbidity.
LISTA DE TABELAS
TABELA 1: Cianotoxinas, alvo primário em mamíferos e gêneros de
cianobactérias.............................................................................
21
TABELA 2: Parâmetros hidráulicos utilizados nos ensaios de Jar Test........ 33
TABELA 3: Parâmetros analisados e seu respectivo método......................... 34
TABELA 4: Caracterização da água do Açude Acauã, (2011 – 2012).......... 36
TABELA 5 Diversidade e concentração de células fitoplanctônicas na
água do Açude de Acauã (2011 – 2012)....................................
37
TABELA 6: Melhores valores dos parâmetros de coagulação sem aplicação
de polímeros com os cinco coagulantes primários
estudados....................................................................................
44
TABELA 7: Desempenho do PAC (com polímeros) como auxiliar de
coagulação na remoção da turbidez, cor aparente e
verdadeira...................................................................................
48
TABELA 8: Melhores dosagens de PAC isolado e combinado com
polímeros....................................................................................
49
LISTA DE FIGURAS
FIGURA 1: Fluxograma de coleta e análises das amostras de água
bruta.............................................................................................
30
FIGURA 2: Ponto de captação da água bruta localizado no rio Paraibinha -
Itatuba/Paraíba.............................................................................
31
FIGURA 3: Equipamento de Jar Test com a água de estudo......................... 32
FIGURA 4: Diagrama de coagulação de cor aparente remanescente com
(Tanfloc)......................................................................................
39
FIGURA 5: Diagrama de coagulação da cor verdadeira remanescente com
(Tanfloc)......................................................................................
40
FIGURA 6: Diagrama de coagulação da turbidez remanescente com
(Tanfloc)......................................................................................
40
FIGURA 7: Diagrama de coagulação da cor aparente remanescente com
polímero catiônico sintético........................................................
41
FIGURA 8: Diagrama de coagulação da cor verdadeira remanescente com
polímero catiônico sintético........................................................
41
FIGURA 9: Diagrama de coagulação da turbidez remanescente com
polímero catiônico sintético........................................................
42
FIGURA 10: Diagrama de coagulação da cor aparente remanescente com
polímero aniônico sintético.........................................................
42
FIGURA 11: Diagrama de coagulação da cor verdadeira remanescente com
polímero aniônico sintético.........................................................
43
FIGURA 12: Diagrama de coagulação da turbidez remanescente com
polímero aniônico sintético.......................................................
43
FIGURA 13: Diagrama de coagulação para cor aparente remanescente
utilizando sulfato de alumínio.....................................................
45
FIGURA 14: Diagrama de coagulação da cor verdadeira remanescente
utilizando o sulfato de alumínio................................................ 45
FIGURA 15: Diagrama de coagulação da turbidez remanescente com o
sulfato de alumínio..................................................................
46
FIGURA 16: Diagrama de coagulação da cor aparente remanescente com
cloreto de polialumínio...............................................................
46
FIGURA 17: Diagrama de coagulação da cor verdadeira remanescente com
cloreto de polialumínio................................................................
47
FIGURA 18: Diagrama de coagulação da turbidez remanescente com cloreto
de polialumínio........................................................................
47
SUMÁRIO
1. INTRODUÇÃO .......................................................................................... 12
2. OBJETIVOS ................................................................................................ 15
2.1 OBJETIVOS GERAIS…………………………………………………. 15
2.2 OBJETIVOS ESPECÍFICOS………………………………………… 15
3. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA ................................................................... 16
3.1 EUTROFIZAÇÃO: A PROBLEMÁTICA DAS FLORAÇÕES DE
ALGAS E CIANOBACTÉRIAS.............................................................
16
3.2 CIANOTOXINAS.................................................................................... 20
3.3 TECNOLOGIAS DE TRATAMENTO E POTABILIZAÇÃO DA
ÁGUA......................................................................................................
22
3.3.1 TRATAMENTO CONVENCIONAL........................................ 22
3.3.1.1 COAGULAÇÃO……………………………………. 22
3.3.1.2 FLOCULAÇÃO…………………………………...... 25
3.3.1.3 SEDIMENTAÇÃO………………………………….. 26
3.3.1.4 FILTRAÇÃO………………………………………... 26
3.3.1.5 DESINFECÇÃO…………………………………….. 27
3.3.2 OUTRAS TECNOLOGIAS DE TRATAMENTO DE
ÁGUA........................................................................................
27
3.3.3 PARÂMETROS DE QUALIDADE DA ÁGUA....................... 28
4. MATERIAL E MÉTODOS ........................................................................ 30
4.1 CONSIDERAÇÕES GERAIS................................................................. 30
4.2 ENSAIOS DE COAGULAÇÃO.............................................................. 32
4.3 QUANTIFICAÇÃO DO FITOPLÂNCTON.......................................... 34
5. RESULTADOS E DISCUSSÕES .............................................................. 36
5.1 CARACTERIZAÇÃO DA ÁGUA BRUTA - ANÁLISES FÍSICO-
QUÍMICAS E BIOLÓGICAS .................................................................
36
5.2 DIAGRAMAS DE COAGULAÇÃO PARA ANÁLISE DA
TURBIDEZ, COR APARENTE E VERDADEIRA................................
38
5.2.1 TANFLOC.................................................................................... 38
5.2.2 POLÍMERO CATIÔNICO SINTÉTICO..................................... 40
5.2.3 POLÍMERO ANIÔNICO SINTÉTICO....................................... 42
5.2.4 SULFATO DE ALUMÍNIO........................................................ 44
5.2.5 O CLORETO DE POLIALUMÍNIO........................................... 46
5.2.6 OS POLÍMEROS CATIÔNICOS................................................ 48
6. CONCLUSÕES .......................................................................................... 50
7. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ....................................................... 51
12
1. INTRODUÇÃO
Variáveis ambientais interligadas geografica e ecologicamente atuam na distribuição e
regulação das florações de cianobactérias em ambientes aquáticos eutrofizados (TUNDISI et al.,
2008). Em geral, nos reservatórios do semi-árido brasileiro, a dominância de cianobactérias se
associa diretamente à temperatura elevada da água e do ambiente, longos períodos da detenção de
água nos reservatórios, a morfologia dendrítica das represas ou açudes com formação de
meandros com águas paradas ou de fluxo lento, as relação concentrações de nitrogênio e fósforo
total e solúvel e o elevado pH da água (ESTEVES, 2011; COSTA, 2009).
A presença de cianobactérias representa uma grave ameaça à saúde do ambiente aquático
e das pessoas usuárias dessas águas, visto que grande parte das espécies se associa à produção de
metabólitos secundários de natureza tóxica. No geral, as intoxicações em humanos podem ocorrer
através do contato com a água contendo células produtoras de toxinas, através do consumo de
peixes planctófagos que acumulam cianobactérias e suas toxinas nos intestinos, guelras e
músculos, acumulam também os crustáceos e outros organismos provenientes de águas eutróficas
(MAGALHAES et al., 2003). Outra fonte de intoxicação é o consumo de água bruta de
reservatórios de abastecimento público com florações de cianobactérias (CHORUS e
BARTRAM, 1999; CALIJURI, SANTOS, 2006) e por hemodiálise (AZEVEDO, 2002).
A primeira confirmação in loco da morte de seres humanos por intoxicação com
cianotoxinas ocorreu numa clínica de hemodiálises em Caruarú/PE, em 1996. Pacientes em
tratamento foram injetados com água contaminada com microcistina, cianotoxina produzidas por
Microcystis aeruginosa e outras espécies de cianobactérias resultando na morte de 52 pacientes
(AZEVEDO, 2002).
Essa confirmação levou à OMS a publicar rapidamente novas guias sobre o
monitoramento da qualidade da água bruta que incorporaram novos indicadores, como a
concentração das cianobactérias e de suas toxinas nos mananciais utilizados para abastecimento
de água potável. No Brasil, a Portaria 1.469 de 29 de dezembro de 2000 incorporou as novas
normativas que estabeleceram os procedimentos e responsabilidades relativos ao controle e
vigilância da qualidade da água para consumo humano e seu padrão de potabilidade, que passou a
13
exigir quantificação semanal de cianobactérias e a análise das concentrações de microcistinas
com a mesma frequência sempre que registrada a ocorrência de floração no ponto de captação do
manancial com número de células de cianobactérias igual ou superior a 20.000 cel/ml.
Periodicamente o Ministério da Saúde atualiza a legislação pertinente e a Portaria 518 /GM de 25
de março de 2004 substituiu a anterior, já em 2011 houve mais uma substituição, estando
atualmente vigente a Portaria 2.914 de 12 de Dezembro de 2011, do Ministério da Saúde que
recomenda também a análise de saxitoxinas e de cilindrospermopsina.
O tratamento da água para abastecimento humano é de extrema importância na saúde
pública e para a eliminação de cianobactérias e cianotoxinas, novas tecnologias devem ser
utilizadas adaptando a estação de tratamento de água (ETA) às novas condições das águas brutas
dos mananciais (BEVILACQUIVA; AZEVEDO; CERQUEIRA, 2009). Um defeito no sistema
de tratamento que dificulte a potabilização afetará a um número elevado de pessoas abastecidas
pela rede coletiva que distribui água procedente dessa ETA.
O tratamento de água se constitui em um conjunto de processos e operações sequenciais,
destinadas à remoção de impurezas tais como sólidos em suspensão, substâncias orgânicas e
inorgânicas que causam sabor e odor; assim como a correção da dureza, da turbidez, eliminação
de microrganismos (bactérias, vírus, protozoários e helmintos) e das cianotoxinas (LIBÂNIO,
2010).
As etapas que fazem parte do tratamento convencional são: coagulação (desestabilização
das partículas em suspensão); floculação (formação de flocos do coagulante com as impurezas);
sedimentação (separação dos flocos e sólidos da água, pela ação da gravidade); filtração (filtro
com leito de areia e pedras) e desinfecção química (eliminação dos microrganismos excedentes
com cloro ou dióxido de cloro, ozônio, bromo, iodo), ou física por radiação ultravioleta e
posterior adição de flúor, se for aceito pela legislação.
Estudos demonstram a eficiência do tratamento convencional para águas sem ou com
florações de cianobactérias (DI BERNARDO e DANTAS, 2005; LIBÂNIO, 2010). Entretanto,
existe a possibilidade de lise das células e consequente liberação das cianotoxinas, que na sua
maioria são endotoxinas (CEBALLOS et al., 2006). Para a remoção destas é necessário
tratamento específico, denominado genericamente de tratamento avançado e que inclui diversas
14
modalidades e inovações tecnológicas. Como muitas estações de tratamento foram construídas há
cerca de 30 anos atrás ou mais, não possuem tratamento avançado e para sua instalação se requer
a adição de mais uma unidade como uma coluna de carvão ativado onde ocorrerá especificamente
a eliminação ou a redução das cianotoxinas o qual ainda representa um grande desafio e maiores
investimentos (LIBÂNIO, 2010; DI BERNARDO e DANTAS, 2005).
Nessa perspectiva, o presente trabalho visou avaliar, em escala de bancada, a eficiência da
coagulação, onde ocorre elevada remoção de células de cianobactérias se for realizada sob
condições apropriadas, com uso de um agente coagulante que favoreça esse processo.
15
2. OJETIVOS
2.1 Objetivo Geral
Avaliar as melhores condições de coagulação da água bruta de um açude eutrofizado
usando cinco coagulantes - Sulfato de Alumínio, Polímero Catiônico Natural (TANFLOC),
Cloreto de Polialumínio (PAC), Polímero Catiônico Sintético e Polímero Aniônico Sintético
visando promover uma melhor remoção de células de cianobactérias, cor e turbidez.
2.2 Objetivos Específicos
A. Testar a eficiência de cinco tipos de coagulantes na remoção de cor aparente, cor
verdadeira e turbidez das águas de um açude eutrofizado;
B. Definir a melhor dosagem dos coagulante sob teste para obter a maior eficiência
de remoção dos parâmetros sob estudo;
C. Escolher o coagulante e a dosagem mais apropriada para esse tipo de água sob as
condições hidráulicas definidas para os testes;
D. Testar os melhores valores para remover células de cianobactérias;
E. Uso de polímeros como auxiliares da coagulação.
16
3. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
3.1. EUTROFIZAÇÃO: A PROBLEMÁTICA DAS FLORAÇÕES DE ALGAS E
CIANOBACTÉRIAS
A palavra eutrófico vem do grego ("eu" significa bom e "trophein", nutrir) e no sentido
literal significa "bem nutrido". Em seu aspecto limnológico a eutrofização é definida enquanto
um dos estados da sucessão natural dos ecossistemas aquáticos advindo principalmente do
aumento nos níveis de nutrientes (especialmente compostos nitrogenados e fosfatados) que pode
decorrer tanto da descarga natural de nutrientes do solo, carreados pelas chuvas ou por animais
(eutrofização natural), bem como através do lançamento de cargas pontuais e/ou difusas de
efluentes industriais, domésticos, e de áreas cultivadas, os quais apresentam alto teor de
nutrientes (eutrofização antrópica) (AZEVEDO, 2005).
A eutrofização antrópica é a mais comum no mundo devido ao rápido efeito das pressões
antropogênicas em poucos anos ou até em meses facilitam o crescimento do fitoplâncton,
podendo resultar na proliferação excessiva de macrófitas, algas e cianobactérias, que recobrem a
superfície do corpo aquático impedindo a entrada de luz, aumentam os processos de
decomposição da matéria orgânica com consequente depleção do oxigênio dissolvido na água,
que por sua vez causa mortandade de peixes e liberação de substâncias tóxicas (WETZEL, 1993).
As cianobactérias são microrganismos aeróbicos fotoautotróficos que em seus processos
vitais necessitam somente de água, dióxido de carbono, substâncias inorgânicas e energia solar.
Pertencem a um grupo antigo de organismos existentes no Planeta há mais de 3,5 bilhões de anos,
quase que acompanhando o surgimento da vida. Sua fotossíntese com produção de oxigênio livre
representou a primeira e mais primitiva fotossíntese oxigênica que gerou a atmosfera atual com
20% de O2 (CHORUS; BARTRAM, 1999; MADIGAN; MARTINKO; PARKER, 2010).
O florescimento ou bloom é o crescimento ou proliferação excessiva de algas e
cianobactérias que causa coloração verde intensa e facilmente visível na água com formação, em
alguns casos, de uma nata grossa verde na sub superfície, especialmente em períodos de pouca
movimentação da água armazenada nas represas (BEVILACQUA; AZEVEDO; CERQUEIRA,
2009).
17
Embora as florações de cianobactérias sejam associadas principalmente a ambientes
eutróficos observa-se que os ambientes mesotróficos assim como os oligotróficos também
apresentam alguns registros de florações (CHORUS ; BARTRAM, 1999; FERNANDES et al.,
2009). Fatores físicos, químicos e biológicos estão associados à formação das florações,
destacando-se a disponibilidade de nutrientes (elevadas concentrações de nitrogênio e fósforo),
pH e temperatura, características hidrológicas e sedimentares (FERNANDES et al., 2009).
Florações de cianobactérias têm sido observadas nas mais diversas regiões do mundo.
Cepas tóxicas causadoras de intoxicações humanas através do consumo oral foram registradas na
Austrália, Inglaterra e África do Sul (FALCONER; HUMPAGE, 2005). Na China algas e
cianobactérias, na ordem de 3 a 5 x 104 células/ml foram observadas no lago Taihu. Sant’Anna et
al., (2008) identificaram no Brasil 32 espécies de cianobactérias comprovadamente produtoras de
cianotoxinas, sendo o menor número na região tropical em relação à região subtropical do país.
Esses resultados podem estar influenciados não pela ausência e sim pela falta de registros. Na
Paraíba há diversos mananciais que apresentam espécies toxigênicas com blooms frequentes
entre eles Acauã, Cordeiro, Cacimba da Várzea e Várzea Grande (VASCONCELOS et al., 2011).
Segundo Tsukamoto e Takahashi (2008), a Região Nordeste é uma das áreas de maior
contaminação com cianotoxinas devido à abundância de cianobactérias e frequentes
florescimentos pela elevada disponibilidade de nutrientes nas águas superficiais, advindos das
descargas domésticas, o clima quente e o elevado tempo de retenção da água. Todos são fatores
que favorecem o desenvolvimento de cianobactérias.
O semi-árido Brasileiro possui reservatórios de acumulação que são responsáveis por reter
a água, geralmente de chuva, e armazená-la para utilizá-la para o abastecimento da população
local, principalmente em período de seca prolongadas, característica típica do clima da região,
com chuvas concentradas entre 4 a 6 meses do ano. No Estado da Paraíba os principais sistemas
de abastecimento de água para consumo humano são as represas ou açudes. O Estado possui
registro de mais de nove mil açudes, porém, apenas 121 são monitorados pela Agência Executiva
de Gestão das Águas do Estado (AESA). Os 20 reservatórios com capacidade superior a 30
milhões de m3 representam teoricamente cerca de 80% da capacidade de armazenamento das
águas superficiais no Estado.
18
Segundo Macedo (2009), o monitoramento dos 20 principais açudes do Estado no âmbito
do Programa de Pesquisas Ecológicas de Longa Duração (PELD Caatinga) demonstrou a
ocorrência de cianobactérias potencialmente toxigênicas em 18 deles, com predomínio de
Microcystis aeruginosa, Cilindrospermopsis raciborskii e Plankthotrix agardhii, especialmente
no período seco. Em 13 açudes foi detectada a presença de microcistina, em concentrações
inferiores a 0,5 µg.L-1 em 2 deles e em 11 os valores foram superiores a 1,0 µg.L-1. Vasconcelos
et al., (2011), considerando os mesmos 20 reservatórios, observaram que em 2006 as florações de
cianobactérias se apresentavam em 3% deles, enquanto que em 2009 a porcentagem de açudes
com florações aumentou para 62%. Os autores ressaltam o aumento da eutrofização nos seis anos
transcorridos, associada aos impactos antropogênicos crescentes nas bacias estaduais.
O açude Argemiro de Figueredo, popularmente conhecido por Açude de Acauã, constitui
o quarto maior açude da Paraíba. Está localizado na bacia hidrográfica do médio Paraíba e é
formado pelo barramento dos rios Paraíba e Paraibinha. Desde sua inauguração, em 2002,
apresenta constantes registros de florações de cianobactérias.
Estudos realizados no final de 2002 e início de 2003 por Barbosa e Mendes (2004) no
reservatório de Acauã, demonstraram a redução da transparência, que no momento apresentou-se
0,80 m. A diminuição da transparência observada foi atribuída ao aumento significativo na
densidade fitoplânctonica e à redução do volume de água acumulado. As espécies e gêneros de
cianobactérias mais comumente observados foram Microcystis aeruginosa, Anabaena ssp.,
Oscillatoria spp. e Cilindrospermopsis raciborskii. Esta última foi a espécie que mais contribuiu
para a densidade total de fitoplâncton.
Entre 2004 e 2005 o açude de Acauã foi classificado como eutrófico com espécies da
classe Clorophyceae (48,4%) e Cyanophyceae (25%). As espécies de cianobactérias dominantes
foram Oscillatoria lauterbornii seguida pela Cilindrospermopsis raciborskii, Planktrothrix sp e
Microcystis aeruginosa. Casos de dermatites na população ribeirinha foram associados à
presença de florações de cianobactérias (LINS, 2006; SILVA, 2006).
O Indíce de Estado Trófico (IET) no açude de acauã em 2006 (IET de Carlson,
modificado por Toledo Junior et al., 1983) variou de eutrófico para hipereutrófico. Cyanophyceae
foi a classe com maior representatividade (70%) (Clorophyceae teve apenas 7%). Fatores como a
estabilidade observada na coluna de água, à irradiação, à temperatura e ao pH elevado contribuiu
19
para o surgimento desse agravante. Os gêneros e espécies de cianobactérias predominantes
foram: Pseudoanabaena sp, Oscillatoria sp, Planktrothrix agardhii, Cilindrospermopsis
raciborskii e Microcystis aeruginosa (LUNA, 2009; NASCIMENTO, 2008).
Durante o período de 2007 e 2008 foi observada predominância das Cyanophyceae, com
destaque para as espécies Planktrothrix agardhii, Pseudoanabaena limnética e
Cilindrospermopsis raciborskii e o ambiente permaneceu com elevados graus de trofia (LINS,
2011). Nesse mesmo período as cianobactérias foram dominantes em relação aos demais
componentes da comunidade fitoplanctônica. No período seco, o número de indivíduos da classe
Cianophyceae foi superior a 20.000 ind.mL-1. Foram observadas elevadas concentrações de
microcistina na água do açude de Acauã no período seco (3,64 µg.L-1) e em peixes em estudos de
bioacumulação, tanto nas vísceras (média de 8,04 µg.kg-1) quanto nos músculos (média de 0,84
µg.kg-1). Tais resultados evidenciam que o controle por parte dos órgãos gestores dos recursos
hídricos deve ser cuidadoso, devendo-se estender durante todo o ano, com maior empenho nos
meses de seca (MACEDO, 2009).
É difícil o controle das florações nos mananciais assim como sua entrada nas ETAs. A
Portaria 2.914/2011 e na anterior, Portaria 518/2004, proíbem o uso de algicidas bem como
qualquer ação que possa promover a lise das células das cianobactérias quando sua densidade
exceder 20.000 células/ml, já que seu rompimento implicaria na liberação das toxinas e possível
comprometimento da saúde dos usuários, principalmente no caso de águas destinadas ao
abastecimento público.
Amostragens realizada por Lins (2011), em três pontos de coleta (confluência dos
tributários, próxima dos tanques-rede com piscicultura intensiva, e na zona de barragem),
evideciaram a dominância de espécies filamentosas na zona eufótica e afótica com destaque para
Plankthothirx agardhii. Outras espécies coexitiram no ambiente nesse período alternando-se em
dominância como Pseudoanabaena limnética, Cylindrospermopsis raciborskii, Aphanocapsa
incerta, Dolichospermum circinalis, Oscillatoria lacustre, Microcystis aeruginosa e Microcistys
sp. Amostras coletadas na zona eufótica nos três pontos e posteriormente integradas em uma
única amostra revelaram presença de microcitina-LR, em concentrações máximas de 27,29 µg.L-1
no período de seca e com densidade de células entre 103 e 104 (cel.mL-1).
20
3.2 CIANOTOXINAS
Uma das maiores preocupações associada à presença de cianobactérias está na sua
capacidade em produzir toxinas (cianotoxinas) extremamente potentes, e que podem ser
acumuladas e biomagnificadas ao longo da cadeia trófica provocando diversos sintomas de
intoxicação e efeitos crônicos ou agudos, alguns inclusive de difícil diagnóstico. A exposição
humana a cianotoxinas pode acontecer de diferentes maneiras como o contato com a pele
(dermatite), inalação, ingestão oral, intravenosa e por meio da bioacumulação na cadeia alimentar
(CARMICHAEL, 1992).
As cianotoxinas são metabólitos secundários biologicamente ativos produzidos por
algumas espécies de cianobactérias, com estruturas químicas e propriedades toxicológicas
diversas (SIVONEN; JONES, 1999), sendo responsáveis pela maioria dos casos de intoxicações
em águas doces ou marinhas (CARMICHAEL et al., 1992). Podem ser classificadas de acordo
com sua estrutura química e seu potencial tóxico. Em termos de estrutura química elas podem
apresentar peptídeos cíclicos, alcalóides e lipopolissacarídeos. Os mecanismos de toxicidade
podem ser de três formas: hepatotóxicos, neurotóxicos ou dermatotóxicos (BRASIL, 2003).
As hepatotoxinas mais produzidas pelas cianobactérias em ambientes aquáticos são:
microcistinas - heptapeptídeos cíclicos que tem efeito na inibição de fosfatases,
cilindrospermopsina – alcalóides guanidínico cíclico que inibe a síntese protéica e nodularina -
pentapeptídeo com estrutura e ação semelhante as hepatotoxinas.
As cianotoxinas de efeito neurotóxico são saxitoxinas – alcalóides carbamatos que causa a
inibição da transmissão nervosa através de bloqueio dos canais de sódio nas células, anatoxinas-a
– alcalóides responsáveis pelo bloqueio dos receptores nicotínicos e colinérgicos de sinapses
neuromusculares e anatoxina-a (s) – organofosforado natural que atua inibindo a atividade da
acetilcolinesterase. Foi detectada em animais e a letra S se refere ao sintoma mais característico
que é a salivação em excesso (CYBIS, 2006).
As dermatotoxinas são lipopolissacarídeos integrantes da parede celular de bactérias
Gram negativas em particular de cianobactérias que em contato com a pele podem causar vários
sintomas como irritação, vermelhidão e lesões da pele, irritação dos olhos, conjuntivite, urticária,
21
obstrução nasal e asma (CYBIS, 2006). As principais cianotoxinas, os principais órgãos alvos de
ação e as espécies produtoras são apresentados na tabela 1.
Tabela 1: Cianotoxinas, alvo primário em mamíferos e gêneros de cianobactérias.
TOXINA ALVO PRIMÁRIO EM
MAMÍFEROS
GÊNERO DE
CIANOBACTÉRIAS
Microcistina*
Fígado
Microcystis sp.; Anabaena sp.;
Planktothrix sp.; Oscillatoria
sp.; Hapalosiphon sp.;
Anabaenopsis sp.; Nodularia sp.
Nodularina* Fígado Nodularia sp.
Anatoxina a** Nervo - simpático Anabaena sp.; Planktothrix sp.;
Aphanizomenon sp.
Anatoxina-a (s)** Nervo - simpático Anabaena sp.
Aplisiotoxina** Pele Planktothrix sp.
Cilindrospermopsina** Fígado Cilindrospermopsis sp.;
Aphanizomenon sp.
Lyngbyatoxina – a** Pele, trato gastrointestinal Lyngbya sp.
Saxitoxinas** Nervo - axônico Anabaena sp.; Aphanizomenon
sp.; Lyngbya sp.;
Cilindrospermopsis sp.
Lipopolissacarídeos
LPS***
Qualquer contato. Irritação
da pele e mucosas
Todas as espécies
*Peptídeos cíclicos; **Alcalóides; ***Lipopolissacarídeos. Adaptado de SIVONEN, K. & JONES, G. (1999).
22
3.3 TECNOLOGIAS DE TRATAMENTO E POTABILIZAÇÃO DA ÁGUA
3.3.1 TRATAMENTO CONVENCIONAL
A tecnologia de tratamento de água que predomina nas ETAs do Brasil é denominada
“convencional” ou de ciclo completo. Esse ciclo é caracterizado por etapas relevantes:
coagulação, floculação, decantação, filtração e desinfecção. No tratamento convencional a
coagulação geralmente ocorre na unidade de mistura rápida e consiste na primeira etapa podendo
estar também em diversas outras tecnologias de tratamento de água, à exceção da filtração lenta
(LIBÂNIO, 2010).
Segundo dados do IBGE (2012), há cerca de 2.817 municípios brasileiros dotados de
estações de tratamento convencional, dentre os quais 104 na Região Norte, 851 no Nordeste,
1.087 no Sudeste, 545 no Sul e 230 no Centro-Oeste. Neste cenário, considerando que diversos
municípios dispõem de mais de uma unidade de tratamento, estima-se que mais de 3500 estações
convencionais estejam em operação no País.
3.3.1.1 COAGULAÇÃO
A coagulação é um processo físico de clarificação da água realizada na unidade de
mistura rápida. Inicia-se segundos após a adição do coagulante, com a formação de espécies
hidrolisadas de carga positiva que são transportadas e que por atração eletrostática reúne as
partículas com carga negativa como sólidos e compostos orgânicos dissolvidos além de
microrganismos (vírus, algas, fungos, bactérias) entre outros, causando a desestabilização dessas
partículas (DI BERNARDO; DANTAS, 2005).
Considerando os aspetos eletrostáticos, o processo de coagulação é caracterizado pela
redução do potencial zeta com a adição de íons específicos. A coagulação ocorre quando um
eletrólito catiônico baixa o potencial zeta, pois o eletrólito reduz as forças repulsivas permitindo
que a ação das forças atrativas de Van Der Waals promovam a aglutinação. As dosagens de
eletrólitos dependem da concentração dos coloides (LIBÂNIO, 2010).
23
Quando os íons de carga positiva como os de ferro e alumínio entram em contato com a
solução aquosa formam fortes ligações com os átomos de oxigênio e liberam átomos de
hidrogênio ocasionando um aumento significativo do íon H+ na solução que causa a redução do
pH. A mistura rápida promove o transporte das espécies hidrolisadas para que possam entrar em
contato com as impurezas presentes (DI BERNARDO; DANTAS, 2005).
Os coagulantes são produtos químicos de origem orgânica ou inorgânica que podem ser
preparados sinteticamente ou formulado a partir de substâncias naturais. Quando adicionados na
água a uma dosagem ótima causam a desestabilização das partículas. A maioria dos coagulantes
quando dissolvidos na água formam sítios ionizáveis de cargas positivas (catiônicos e os
aniônicos). Entre os coagulantes mais utilizados destacam-se o sulfato de alumínio, o cloreto
férrico, o sulfato de ferro, o cloreto de polialumínio e o polímero catiônico natural e sintético
(PIANTÁ, 2008).
Registros indicam o uso do sulfato de alumínio na Inglaterra desde o século XVIII, uso
que se estende até hoje devido à sua eficiência, baixo custo, fácil manejo operacional e grande
disponibilidade sendo produzido a partir da bauxita e possui de 3 a 6% de ácido sulfúrico não
reagido e concentrações leves de metais pesados como chumbo, cromo, cádmio, mercúrio e
outros metais (LIBÂNIO, 2010).
A ingestão de água com alumínio está sendo associada a uma variedade de doenças
fisiológicas e neurológicas como a doença de Alzheimer, na demência senil entre outras
(SRINIVASAN et al., 1999). Nesse contexto, o uso de coagulantes naturais seria uma boa
alternativa para a obtenção de água potável. Eles poderiam auxiliar no processo de coagulação
tanto de forma individual ou junto com outros sais tradicionais.
De acordo com a 4° edição das “Guias da Qualidade da Água para Beber” da Organização
Mundial da Saúde de 2011 (Guideliens for Drinking Water Quality – World Health Organization,
2011) a principal via de exposição do alumínio para a população de forma geral é através da
ingestão de alimentos, entre eles a água. Além disso, há pouca indicação de que o alumínio
ingerido por via oral seja altamente tóxico para o ser humano, apesar da sua ocorrência
generalizada em alimentos e na água potável entre outros. Ainda segundo a OMS, apesar de a
associação entre o alumínio e a doença de Alzheimer não pode ser totalmente descartada, há
24
indícios de que a relação positiva de vários estudos epidemiológicos seja casual, já que as
pesquisas não seriam suficientemente claras e específicas (GRAVES et al., 1990).
O cloreto de polialumínio (PAC) é um polímero derivado do alumínio que depende menos
da temperatura e pH do que os sais de alumínio. Os benefícios desse coagulante incluem a melhor
formação de flocos em ampla faixa de pH, menor produção de lodo devido às menores dosagens,
pouca ou nenhuma necessidade de usar polímero, menor consumo em relação à alcalinidade e
menor residual de alumínio. Sua maior desvantagem é que tem custos mais elevados do que o
sulfato de alumínio e cloreto férrico, podendo ser compensada sua utilização pela maior
eficiência (VALENCIA, 1992).
Os polímeros denominados de polieletrólitos podem predominar sítios ionizáveis
positivos (catiônicos) e negativos (aniônicos) ou nenhum deles (não-iônicos) (BOLTO;
GREGORY 2007). Dentre as vantagens relatadas em relação a seu uso tem-se certa
independência do pH de coagulação, menor dosagem (principalmente quando utilizado como
auxiliar), menor volume de lodo gerado e aumento na carga iônica. Como desvantagem reportam-
se aos custos mais elevados desses coagulantes e menor remoção da turbidez e substâncias
orgânicas naturais (MATILAINEN et al., 2010).
Os polieletrólitos catiônicos são os polímeros mais usados devido a sua alta densidade de
carga. A neutralização de carga é relatada como provável mecanismo predominante na remoção
de matéria orgânica natural (MON) através de seu uso. São eficazes na remoção da MON
hidrofóbica e produzem menor quantidade de lodo. Entretanto, apresentam como aspectos
negativos o aumento do custo em virtude do aumento da dose necessária. Além disso, têm-se
efeitos tóxicos menos significativos e a formação de flocos menores em virtude da neutralização
de cargas (BOLTO e GREGORY, 2007).
Os coagulantes naturais apresentam várias vantagens em relação aos coagulantes
químicos por serem biodegradáveis e não-tóxicos, e ainda produzirem lodo em menor quantidade
e com menores teores de metais (KAWAMURA, 1991). A dispersão do coagulante na água
acarreta a liberação de CO2, consumo da alcalinidade e consequentemente a diminuição do pH. A
escolha do coagulante é importante uma vez que se ocorrerem falhas nessa etapa, todas as demais
serão comprometidas e a água a ser produzida poderá não atender aos padrões de qualidade.
25
Alguns fatores podem interferir na coagulação diminuindo o êxito desse processo, entre
eles destacam-se o tipo de coagulante, o pH da solução, a alcalinidade da água bruta, a natureza e
o tamanho das partículas e a distribuição dos produtos químicos (LIBÂNIO, 2010).
O pH da coagulação é governado pela alcalinidade, pela dosagem de coagulante e pelas
características físicas e químicas da solução. Constitui um parâmetro importante por influenciar
em diversos processos químicos como a precipitação de íons e metais pesados, assim como na
solubilidade de nutrientes, atua diretamente na fisiologia das diversas espécies aquáticas e na
prevalência das espécies hidrolisadas do coagulante quando a coagulação se efetua com sais de
alumínio ou de ferro, independente do mecanismo predominante.
3.3.1.2 FLOCULAÇÃO
Etapa de clarificação da água que se constitui em um conjunto de processos físicos
visando a formação de flocos para que estes possam na etapa posterior sedimentar por ação da
gravidade. As impurezas agregadas na coagulação passam para etapa de mistura lenta que
favorece a colisão entre as partículas já desestabilizadas contribuindo para a formação de flocos
mais densos (KAWAMURA, 1991). Essa etapa assume também papel importante na remoção e
diminuição de partículas suspensas e coloidais presentes na solução.
Quando os flocos formados na coagulação e floculação apresentam baixa velocidade de
sedimentação, a flotação é utilizada em substituição à sedimentação na sequência de tratamento.
Esse processo visa à separação gravitacional auxiliada pela adição de microbolhas de gás
(geralmente ar). As microbolhas de gás em contato com a partícula, ou floco, forma um
aglomerado de densidade aparente menor que a da água, fazendo com que esse aglomerado
partícula-bolha (floco-bolha) flutue até a superfície. A “escuma” formada na superfície é
continuamente removida por meio de raspadores de superfície (DI BERNARDO; DANTAS,
2005).
26
3.3.1.3 SEDIMENTAÇÃO
De acordo com Libânio (2010), a sedimentação é caracterizada por uma separação
gravitacional que se baseia na diferença da densidade entre a partícula, ou floco e a água. Esse
processo é influenciado pelo tamanho da partícula. O resíduo sedimentado constitui o lodo que é
resultante do processo coagulação/floculação e sedimentação sendo biodegradável composto por
microrganismos, partículas, impurezas, produtos químicos geralmente acumulado por um certo
período de tempo no próprio tanque de sedimentação (DI BERNARDO; DANTAS, 2005).
3.3.1.4 FILTRAÇÃO
A filtração rápida é um processo físico no qual as partículas, ou flocos, de impureza são
retidas nos vazios de um meio granular, ou seja, elas são resultado da interação dos mecanismos
de transporte, aderência e desprendimento (LIBÂNIO, 2010). O mecanismo de transporte é
caracterizado pela condução das partículas à superfície do material granular e posterior adesão
por ação de forças superficiais. Quando essas forças de adesão são superadas as partículas são
desprendidas e seguem para outras camadas do filtro, aumentando sua concentração no efluente e
assim comprometendo a capacidade do meio filtrante em reter as impurezas (DI BERNARDO;
DANTAS, 2005).
A filtração é relevante por ter função primordial na remoção das partículas responsáveis
pela cor e turbidez. Assume também uma função mais significativa, uma vez que, as falhas
porventura ocorridas na coagulação, floculação e sedimentação podem ser corrigidas nessa etapa
assegurando a qualidade da água tratada (DI BERNARDO; DANTAS, 2005).
As tecnologias de tratamento de água que envolvem a filtração rápida têm a coagulação
química como parte integrante, e fundamental, da sequência do tratamento. O meio granular mais
comum é a areia (LIBÂNIO, 2010).
27
3.3.1.5 DESINFECÇÃO
A desinfecção constitui a etapa do tratamento que tem como objetivo a destruição ou
inativação dos microrganismos remanescentes ao longo dos processos. É realizada pela adição de
agentes físicos e/ou químicos. Os agentes físicos que se destacam na desinfecção são a radiação
UV, a radiação gama, radiação solar e, em nível domiciliar, a fervura (DANIEL et al., 2001).
A ação dos compostos químicos no tratamento de água é a oxidação, com ruptura da
parede celular e a difusão do desinfetante para o interior da célula. No caso dos agentes químicos
destacam-se em ordem potencial de oxidação o ozônio, dióxido de cloro, cloro, bromo e iodo. Os
desinfetantes químicos mais comumente utilizados são o cloro (livre e cloroaminas), o dióxido de
cloro, o ozônio e a radiação ultravioleta.
O cloro é o oxidante mais utilizado em todo o mundo (DANIEL et al., 2001). O ozônio é
um poderoso oxidante e possui ação germicida superior contra bactérias e vírus frente ao cloro
(LIBÂNIO, 2010). É interessante ressaltar que o ozônio vem sendo usado para outras finalidades
além da desinfecção, tais como oxidação de matérias orgânica e inorgânica, auxiliar para
remoção de turbidez e cor e, mais recentemente, em processos biológicos aeróbios em filtros e
em meios adsorventes (DI BERNARDO; DANTAS, 2005).
3.3.2 OUTRAS TECNOLOGIAS DE TRATAMENTO DE ÁGUA
A filtração direta é uma tecnologia de tratamento em que filtros rápidos são as únicas
unidades destinadas à remoção de sólidos presentes na água e nas quais a água bruta é coagulada
antes de ser encaminhada às unidades de filtração (LIBÂNIO, 2010). Esta técnica é geralmente
usada quando parâmetros como turbidez e cor verdadeira apresentam-se relativamente baixos em
estações de tratamento do tipo ciclo completo ou convencional e dependendo da qualidade da
água bruta, principalmente do tamanho das partículas, das características do meio filtrante e da
taxa de filtração, a floculação pode não ser utilizada (DI BERNARDO; DANTAS, 2005).
A tecnologia de filtração por membranas é uma tecnologia promissora na remoção de
cianobactérias como de cianotoxinas. Trata-se de um processo que envolve a utilização de
28
membranas sintéticas, porosas ou semipermeáveis, orgânicas ou inorgânicas e em uma
configuração adequada, para separar de um fluído partículas sólidas de pequeno diâmetro,
bactérias, vírus, moléculas orgânicas, compostos iônicos de baixo peso molecular e até gases (DI
BERNARDO; DANTAS, 2005). O que difere cada um destes processos é a capacidade e a forma
de separação do contaminante.
A filtração lenta não possui a coagulação química e a água bruta é pré-filtrada chegando
no filtro em areia. Nessa etapa a água passa por um meio filtrante, que, em geral, consta de uma
camada de areia, onde acontece a formação de um filme biológico constituído por bactérias,
algas, protozoários, invertebrados, chamado antigamente de “schmutzdecke” e hoje por
“biofilme” que atua na remoção de material orgânico e inorgânico suspenso (DI BERNARDO e
TANGERINO, 2006). É caracterizada como eficiente barreira microbiológica, eficaz na produção
de água potável com baixa quantidade de impurezas. Dentre as vantagens da filtração lenta
destacam-se a não utilização da coagulação química, a simplicidade de instalação e a eficiência
na remoção de microrganismos (LIBÂNIO, 2010).
3.3.3 PARÂMETROS DE QUALIDADE DA ÁGUA
A Portaria do Ministério da Saúde nº 2914 de 12 de Dezembro de 2011 dispõe sobre os
procedimentos de controle e vigilância da qualidade da água para consumo humano e define o
padrão de potabilidade através de valores máximos permitidos das diversas substâncias que
devem ser analisadas na água de consumo (BRASIL, 2011). Os parâmetros básicos de análises
físico-químicas são temperatura, pH, dureza, alcalinidade, turbidez, cor aparente e verdadeira.
A temperatura da água indica a intensidade da energia cinética do movimento aleatório
das moléculas e sintetiza o fenômeno de transferência de calor à massa líquida que pode ocorrer
por radiação, condução e convecção da interação atmosfera e solo. A coagulação, etapa presente
na maioria das tecnologias de tratamento, é menos eficiente a temperaturas baixas (LIBÂNIO,
2010). O pH (potencial hidrogeniônico) expressa a concentração de íon hidrogênio indicando o
caráter ácido, neutro ou básico de uma solução. Nos sistemas de abastecimento, águas com valor
elevado de pH tendem a formar incrustações (DI BERNARDO; DANTAS, 2005).
29
A alcalinidade indica a capacidade da água em resistir às mudanças de pH. Esse
parâmetro influência de modo significativo na etapa de coagulação, uma vez que, se for baixa, a
coagulação poderá exigir a adição de alcalinizante para ajuste do pH, porém, se a alcalinidade e o
pH forem altos, o uso de coagulante como sulfato de alumínio poderá causar problemas
(LIBÂNIO, 2010).
A dureza da água é devido à presença de cátions metálicos divalentes como Ca2+ e Mg2+
que em contato com o sabão reagem e formam precipitados. A dureza pode ser classificada em
temporária e permanente. A dureza temporária é causada pela presença de bicarbonatos de cálcio
e magnésio. Já a dureza permanente é devida à presença de sulfatos, cloretos e nitratos de cálcio e
magnésio (SPERLING, 2005).
Os materiais sólidos em suspensão causam a turbidez tornando a água menos
transparente. Água com turbidez elevada contribui com aumento de flocos pesados que decantam
mais rapidamente do que água com baixa turbidez. Já na desinfecção a turbidez dificulta a ação
dos desinfetantes sobre os microrganismos, uma vez que, as partículas podem atuar como
barreiras de proteção aos microrganismos, e a matéria orgânica pode consumir o desinfetante
antes de atingir os mesmos (DI BERNARDO; DANTAS, 2005).
A cor da água é fornecida pela presença de partículas minúsculas finamente dispersas de
dimensão inferior a 1µm denominadas colóides. A cor aparente é causada normalmente pelas
partículas suspensas, uma vez que essas partículas sejam removidas pelo processo de
centrifugação ou filtração em membrana de milipore obtêm-se a cor verdadeira (LIBÂNIO,
2010).
A cor verdadeira resulta da concentração de matéria orgânica como substâncias húmicas,
taninos, metais como ferro e manganês e resíduos industriais de coloração forte devido a
partículas coloidais normalmente negativas que só podem ser removidas por processos de
coagulação-floculação (LIBÂNIO, 2010). A análise da cor verdadeira é de fundamental
importância para o diagnostico da presença de matéria orgânica na solução presente na água bruta
que pode sofrer oxidação na etapa de cloração formando compostos potencialmente cancerígenos
dentre eles o trihalometanos (VON SPERLING, 2005).
30
4 MATERIAL E MÉTODOS
4.1 CONSIDERAÇÕES GERAIS
O fluxograma da sequência metodológica desenvolvida durante as etapas experimentais é
apresentado na figura 1.
COLETA DE ÁGUA Coleta de água bruta no açude de Acauã, transportada em bombonas plásticas escuras e armazenadas em caixa
d’água no laboratório a 25 oC
ARMAZENAMENTO NO LABORATÓRIO
ENSAIOS DE COAGULAÇÃO ELABORAÇÃO DO DIAGRAMA DE
EM JAR TEST COAGULAÇÃO (Teste com os cinco coagulantes) (Definição da melhor dosagem, pH e coagulante)
COLETA DA ÁGUA SOBRENADANTE Após o tempo de sedimentação era feita a coleta da água sobrenadante
AVALIAÇÃO DOS PARÂMETROS Análise do pH, temperatura, turbidez cor aparente e verdadeira
Figura 1: Fluxograma de coleta e análises das amostras de água bruta
31
A água utilizada neste estudo foi proveniente do Açude Argemiro de Figueiredo e foi
coletada na entrada da ETA de Itatuba antes de qualquer tratamento (figura 2). O açude Argemiro
de Figueiredo, popularmente chamado de Acauã, está localizado entre os municípios de Itatuba,
Natuba e Aroeiras no estado da Paraíba.
Esse manancial possui área de 1.725 hectares e capacidade máxima de acumulação de
253.142.247 m³ (AESA, 2012) sendo responsável pelo abastecimento de duas Estações de
Tratamento de Água: a ETA de Itatuba, com a captação localizada no rio Paraibinha, a 3 m de
profundidade, e a ETA localizada nas proximidades da comunidade de Pedro Novo Velho, no
município de Aroeiras.
Figura 2. Ponto de captação da água bruta localizado no rio Paraibinha - Itatuba/Paraíba.
As análises laboratoriais desta pesquisa foram realizada na Estação Experimental de
Tratamento Biológico de Esgotos Sanitários (EXTRABES), pertencente à UEPB/UFCG. O
transporte da água até o local das análises foi feito em bombonas plásticas escuras de 50 litros e
ao chegar ao laboratório foi armazenada em caixa d’água de 2.000 litros que ficavam cobertas
evitando a exposição a luz solar. Para cada coleta de água foram realizadas análises físico-
químicas e biológicas para caracterizar a qualidade da água e verificar no decorrer das análises
possíveis variações.
32
4.2 ENSAIOS DE COAGULAÇÃO
Os ensaios de coagulação foram realizados em escala de bancada utilizando Jar Test da
marca MILAN modelo JT – 203 com seis jarras de capacidade de 2 litros cada (Figura 3). O Jar
Test é um equipamento que simula as operações de coagulação, floculação e sedimentação que
normalmente ocorrem em uma ETA que realiza o tratamento convencional.
A partir desses ensaios foi possível construir os diagramas de coagulação que se
constituem em uma ferramenta de grande utilidade para definir o melhor agente coagulante, sua
menor dosagem e a maior eficiência de remoção de cor e turbidez, padrões básicos para
acompanhar os ensaios. No diagrama de coagulação o eixo das abscissas apresenta os valores do
pH de coagulação e no das ordenadas a dosagem do coagulante.
Figura 3: Equipamento de Jar Test com a água de estudo.
Foram realizadas 10 coletas de água no açude e executados 14 ensaios utilizando-se o
cloreto de polialumínio (PAC), 6 ensaios com o sulfato de alumínio e 3 ensaios com cada tipo de
polímero. A preparação da solução do coagulante foi feita a 1% (m/v) no dia do ensaio e a
dosagem era variada para poder analisar a eficiência do mesmo e poder comparar com os outros
tipos. O cloreto de polialumínio líquido foi preparado a 1% (v/v) em função do teor de Al2O3
(18%) em decorrência da falta de informações do fabricante acerca da massa. A concentração das
soluções preparadas com polímeros como auxiliar de coagulação era de 0,1% (m/v). O pH da
33
água quando necessário era ajustado utilizando soluções à 0,1 N de hidróxido de sódio para
tornar alcalino e ácido sulfúrico para reduzir seu valor.
Antes de iniciar os ensaios em Jar Test a água bruta, reservada numa caixa d’água de fibra
de vidro, era homogeneizada e em seguida se transferiam 12 litros para as 6 jarras adicionando-se
2 litros de água em cada uma. Coletava-se também uma amostra de 50 ml de água para fazer as
análises físico-químicas.
As concentrações do coagulante em estudo eram colocadas nos tubos de ensaio do
aparelho próximos aos jarros para poder realizar a adição simultânea em todos os jarros. Quando
necessário o acidificante (HCl a 0,1N) e/ou alcalinizante (NaOH a 0,1N) eram colocados dentro
dos jarros, conforme as necessidades de atingir o pH desejado. Os mesmos parâmetros
hidráulicos de funcionamento foram estabelecidos para todos os ensaios (tabela 2). Após o tempo
de sedimentação pré-fixado a água sobrenadante era recolhida para analisar os parâmetros de
qualidade.
Tabela 2: Parâmetros hidráulicos utilizados nos ensaios de Jar Test.
PARÂMETRO VALORES DEFINIDOS
Tempo de mistura rápido (Tmr) 60s
Gradiente de mistura rápida (Gmr) 120 s-1
Tempo de floculação (Tf) 20 min
Gradiente de floculação (Gf) 40 s-1
Velocidade de sedimentação (Vs) 1,4 cm/min
Os coagulantes utilizados foram Sulfato de Alumínio em estado sólido, granulado da
marca VETEC, cuja fórmula é Al2(SO4)3 x (14-16). H2O como coagulante primário, polímero
catiônico natural em pó (TANFLOC), marca TANAC; o Cloreto de Polialumínio (PAC) líquido
da marca ADCLOR e fórmula Aln (OH)m Cl3n-m - (18% de Al2O3), e os Polímeros Sintéticos
Catiônico e Aniônico ambos sólido, granular da marca ADCLOR, utilizados como coagulantes
primários e secundários. Os parâmetros de qualidade analisados foram temperatura, pH, dureza,
alcalinidade, turbidez, cor verdadeira e aparente. A tabela 3 apresenta os parâmetros avaliados e a
metodologia utilizada durante os experimentos.
34
Os ensaios em Jar Test possibilitaram a elaboração de diagramas de coagulação utilizando
como coagulantes primários: sulfato de alumínio, cloreto de polialumínio, polímero catiônico
natural (Tanfloc), polímero sintético aniônico e catiônico. Os diagramas de coagulação foram
elaborados utilizando o software Minitab versão 15 considerando a remoção da turbidez, cor
aparente e verdadeira.
Os melhores resultados obtidos com os cinco coagulantes primários foram novamente
testados com a aplicação dos polímeros sintéticos como auxiliares de coagulação. Para cada
polímero avaliado como coagulante primário foram realizados 3 ensaios em Jar Test totalizando-
se 18 resultados. Avaliaram-se dosagens de até 50 mg.L-1 em intervalos de 2,5 mg.L-1, ainda que
significativamente superiores às comumente aplicadas em escala real.
Tabela 3: Parâmetros analisados e seu respectivo método.
PARÂMETRO MÉTODOS APHA, (2005).
pH Eletrométrico 4500 B
Dureza Titulação 2340 C
Alcalinidade Titulação 2320 B
Turbidez Nefelométrico 2130 B
Cor verdadeira e
aparente
Espectrofotométrico 2121 C
4.3 Quantificação do Fitoplâncton
A quantificação do fitoplâncton contribui para identificar e classificar os microrganismos
presentes na amostra de acordo com o gênero. A análise quantitativa do fitoplâncton foi realizada
utilizando um microscópio invertido Coleman NIB - 100, pelo método da sedimentação de
Uthermöhl (1958) em amostras fixadas com lugol a 1%. O tempo de sedimentação foi de três
horas para cada centímetro de altura da câmara. Usando-se transectos horizontais e verticais,
35
foram contados no mínimo 100 indivíduos das espécies dominantes e o cálculo da densidade
total.
Organismos/ml = (n/sc). (1/h). (F)
Sendo:
n = número de indivíduos contados
s = área do campo em mm2
c = número de campos contados
h = altura da câmara de sedimentação em mm
F = fator de correção para mililitro (103 mm3/1 mL)
O fluxograma da sequência metodológica desenvolvida durante as etapas experimentais é
apresentado na figura 3 que sintetiza as análises físico-químicas e as atividades realizadas durante
os ensaios de coagulação, floculação e sedimentação.
36
5 RESULTADOS E DISCUSSÃO
5.1 ANÁLISES FÍSICO-QUÍMICAS E BIOLOGICAS DA ÁGUA BRUTA
A tabela 4 apresenta as principais características físico-químicas da água bruta do açude
de Acauã durante o presente trabalho.
Tabela 4: Caracterização da água do Açude Acauã, (2011 – 2012).
PARÂMETROS MÍNIMO MÁXIMO MÉDIA COEFICIENTE
DE VARIAÇÃO (%)
pH 7,63 8,05 7,81 1,91
Temperatura (°C) 24,7 28,9 26,89 5,51
Turbidez (uT) 2,71 4,02 3,49 12,53
Cor aparente (uH) 68 113 83,10 15,24
Cor verdadeira (uH) 15 47 24,40 37,07
Alcalinidade total
(mgCaCO3 .L-1)
93,02 101,5 98,05 3,27
Dureza total
(mgCaCO3 .L-1)
192,50 255 223,50 8,47
Condutividade
elétrica (µS.cm L-1)
854 1.019 924,5 7,14
A água apresentou pH levemente alcalino, condutividade elétrica elevada e valores de
alcalinidade superiores aos indicados por APHA (2005) para águas de baixa alcalinidade (20
mgCaCO3 .L-1) (tabela 4). A turbidez manteve-se com valor inferior 5,0 uT, enquanto a cor
aparente e verdadeira apresentaram algumas variações.
A Tabela 5 apresenta a contagem do fitoplâncton que foi realizada em 6 do total de 10
coletas realizadas. Observa-se o predomínio de espécies de cianobactérias filamentosas
potencialmente toxigênicas com destaque Planktothrix agardhii e Pseudoanabaena. Coexistiram
37
no ambiente outras filamentosas, em concentrações inferiores às anteriores, como
Cilyndrospermopsis raciborskii e Aphanizomenom sp.
Tabela 5: Diversidade e concentração de células fitoplanctônicas na água do Açude de Acauã (2011 – 2012).
ORGANISMOS
DENSIDADE (cél.mL-1)*
30/11/11 26/12/11 18/01/12 08/02/12 20/02/12 20/03/12 Planktothix agardhii 8.401 3.600 13.980 2.761 944 2.027 Fragilaria sp 8.805 8.842 28.958 5.103 2.691 2.621 Pseudoanabaena limnetica 2.084 1.014 13.481 1.608 454 1.922 Cilyndrospermopsis raciborskii 269 - 499 419 839 3.180 Clorella sp 336 175 - - 35 175 Monoraphidium contortum 1.008 524 3.745 384 524 2.062 Monoraphidium griffithii 202 175 - 105 35 559 Aphanizomenom sp 202 - 874 105 105 280 Oocystis lacustris 67 35 - - - 35 Geiterinema sp 403 105 1.623 - 70 Anabaena circulares 67 524 749 70 - 210 Scenedesmus quadricauda 202 - 999 35 - - Alaucoseira granulata 67 - - - - 105 Choccocus minor 67 499 - - 315 DENSIDADE TOTAL 22.180 14.993 65.407 10.590 5.627 13.561 Densidade de algas 10.687 9.751 33.702 5.627 3.285 5.627 Densidade de cianobactérias 11.493 5.242 31.705 4.963 2.342 7.934
*Água coletada na entrada da ETA de Itatuba/Paraíba; Dados em vermelho: dias de floração.
A remoção de cianobactérias nos sistemas de tratamento de água, em especial nos
processos de coagulação/flotação ou coagulação/sedimentação, em especial das espécies
filamentosas como Cylindrospermopsis raciborskii é bem mais difícil do que quando há
predomínio de espécies coloniais como Microcystis protocystis (SANTIAGO, 2008). Bernhardt e
Clasen (1991) já indicavam uma aproximação dessa tendência, ao definir doses menores de
coagulante (mecanismo de adsorção-neutralização) diante do predomínio de espécies coloniais, e
doses maiores de coagulante (mecanismo de varredura) quando predominavam espécies
filamentosas.
38
De acordo com o anexo XI da Portaria 2914/2011, quando a densidade de cianobactérias
no manancial de abastecimento de água for menor ou igual a 10.000 cél.mL-1, deve-se realizar
monitoramento mensal da qualidade da água, em especial a quantificação de cianobactérias no
ponto de captação com frequência mensal. Ultrapassado esse valor é obrigatório o monitoramento
semanal (Art. 40° e parágrafo 4º).
Segundo a mesma Portaria a análise de clorofila-a na água também deve ser monitorada
com frequência semanal tendo em vista que a sua concentração será utilizada como indicador do
aumento da densidade de cianobactérias. Caso a concentração de clorofila-a tiver seus valores
duplicados ou forem ainda mais elevados em duas semanas consecutivas, deverá ser feita uma
nova coleta de amostra para a quantificação de cianobactérias no ponto de captação do
manancial, e deverá ser reavaliada a frequência de amostragem (Art. 40° e parágrafos 2º e 3°).
Os ensaios em Jar Test possibilitaram a elaboração de diagramas de coagulação utilizando
como coagulantes primários: sulfato de alumínio, cloreto de polialumínio, polímero catiônico
natural (Tanfloc), polímero sintético aniônico e catiônico. Os melhores resultados obtidos com os
cinco coagulantes primários foram novamente testados com a aplicação dos polímeros sintéticos
como auxiliares de coagulação. Para cada polímero avaliado como coagulante primário foram
realizados 3 ensaios em Jar Test totalizando-se 18 resultados. Avaliaram-se dosagens de até 50
mg.L-1 em intervalos de 2,5 mg.L-1, ainda que significativamente superiores às comumente
aplicadas em escala real.
5.2 DIAGRAMAS DE COAGULAÇÃO PARA ANÁLISE DA TURBIDEZ, COR
APARENTE E VERDADEIRA
5.2.1 TANFLOC
O uso desse coagulante orgânico-natural primário culminou com o aumento na cor
aparente remanescente à medida que se aumentava a dosagem. Ou seja, utilizando-se dosagem
mínima de 5 mg/L em um pH de coagulação de 7,59 a cor aparente inicial que era 60 uH subiu
para 97 uH. A cor aparente atingiu o valor máximo de 242 uH quando utilizou dosagem de 50
mg/L com pH de coagulação de 7,35 (figura 4). Esse fato foi associado à coloração natural
39
apresentada pelo Tanfloc em consequência da cor que possui a própria planta do qual é extraído
(Acácia Negra - Acacia mearnsii de willd). Seu uso é vantajoso pelo fato de ser um produto
natural, não tóxico, biodegradável, produzir resíduos em menor quantidade e durante a
coagulação química ele não altera o pH da solução, uma vez que, ele não consome alcalinidade
característica evidenciada no trabalho.
pH
Dos
agem
de
Tanf
loc
(mg/
L)
7,607,557,507,457,407,35
50
40
30
20
10
> – – – – – < 100
100 125125 150150 175175 200200 225
225
(uH)aparen te
Co r
Figura 4: Diagrama de coagulação de cor aparente remanescente com Tanfloc.
A cor verdadeira (figura 5) apresentou percentuais de remoção pouco significativos não
ultrapassando 10% utilizando dosagem de 5 mg/L e pH de coagulação de 7,59 inviabilizando seu
emprego para a água em estudo como coagulante primário. Resultados contrários aos obtidos
neste trabalho foram descritos por Piantá (2000) que obteve bons percentuais de remoção de cor e
turbidez com o Tanfloc como coagulante primário, com valores desses parâmetros atendendo aos
padrões de potabilidade.
40
pH
Dos
agem
de
Tanf
loc
(mg/
L)
7,607,557,507,457,407,35
50
40
30
20
10
> – – – – – – < 26,0
26,0 26,526,5 27,027,0 27,527,5 28,028,0 28,528,5 29,0
29,0
(uH)Verdadeira
Co r
Figura 5: Diagrama de coagulação da cor verdadeira remanescente com Tanfloc.
O aumento da dosagem do Tanfloc também resultou no aumento da turbidez, como
mostra a figura 6, e não apresentou remoção da mesma. A turbidez inicial da água bruta de 2,70
uT aumentou para 3,75 uT com dosagem de 5 mg/L em um pH de coagulação de 7.59. Na
dosagem de 50 mg/L e pH de coagulação de 7,35 a turbidez lida foi de 10.30 uT.
pH
Dos
agem
de
Tanf
loc
(mg/
L)
7,607,557,507,457,407,35
50
40
30
20
10
> – – – – – – < 4
4 55 66 77 88 99 10
10
(uT)Tu rb idez
Figura 6: Diagrama de coagulação da turbidez remanescente com Tanfloc.
5.2.2 POLÍMERO CATIÔNICO SINTÉTICO
Os ensaios com polímero catiônico sintético apresentaram resultados mais expressivos,
quando comparado ao Tanfloc, tanto para remoção da cor aparente como verdadeira. Para cor
aparente obteve-se remoção máxima de 44% com dosagem de 20 mg/L na faixa de pH de
41
coagulação de 7,68 (figura 7). A remoção de 48% da cor verdadeira (figura 8) foi o melhor
resultado sendo obtido com dosagem de 15 mg/L e pH de coagulação de 7.82. O percentual de
remoção da turbidez como mostra a figura 9 foi de 37% utilizando dosagem de 22,5 mg/L e pH
de coagulação de 7,78.
pH
Dos
agem
do
Polím
ero
catiô
nico
sin
tétic
o (m
g/L)
7,8257,8007,7757,7507,7257,700
50
40
30
20
10
> – – – – – < 40,0
40,0 42,542,5 45,045,0 47,547,5 50,050,0 52,5
52,5
(uH)Co r aparente
Figura 7: Diagrama de coagulação da cor aparente remanescente com polímero catiônico
sintético.
pH
Dos
agem
do
Polím
ero
catiô
nico
sin
tétic
o (m
g/L)
7,8257,8007,7757,7507,7257,700
50
40
30
20
10
> – – – – < 15,0
15,0 17,517,5 20,020,0 22,522,5 25,0
25,0
(uH)verdadeira
C or
Figura 8: Diagrama de coagulação da cor verdadeira remanescente com polímero catiônico
sintético.
42
pH
Dos
agem
do
Polím
ero
catiô
nico
sin
tétic
o (m
g/L)
7,8257,8007,7757,7507,7257,700
50
40
30
20
10
> – – – < 2,2
2,2 2,42,4 2,62,6 2,8
2,8
(uT)Turbid ez
Figura 9: Diagrama de coagulação da turbidez remanescente com polímero catiônico sintético.
5.2.3 POLÍMERO ANIÔNICO SINTÉTICO
Utilizando o polímero aniônico sintético observou-se percentuais máximos de remoção da
cor aparente (figura 10) não ultrapassaram os 30% utilizando dosagem de 45 mg/L e pH de
coagulação de 7,80 evidenciando que o mesmo é ainda menos eficaz do que o polímero catiônico
sintético.
pH
Dos
agem
do
Polím
ero
aniô
nico
sin
tétic
o (m
g/L)
7,807,757,707,65
50
40
30
20
10
> – – – – < 52
52 5454 5656 5858 60
60
(uH)aparente
Co r
Figura 10: Diagrama de coagulação da cor aparente remanescente com polímero aniônico
sintético.
O percentual de remoção da cor verdadeira foi de 24% para dosagens de 32,5 mg/L e pH
de coagulação de 7,77 (figura 11). A turbidez como expressa a figura 12 apresentou apenas 21%
43
de remoção com dosagem de 50 mg/L e pH de 7,65. Assim como foi observado com a utilização
do Tanfloc, os polímeros sintéticos catiônico e aniônico apresentaram pouca variação do pH
independente da dosagem aplicada.
pH
Dos
agem
do
Polím
ero
aniô
nico
sin
tétic
o (m
g/L)
7,807,757,707,65
50
40
30
20
10
> – – – < 22
22 2424 2626 28
28
(uH)v erdadeira
C or
Figura 11: Diagrama de coagulação da cor verdadeira remanescente com polímero aniônico
sintético.
pH
Dos
agem
do
Polím
ero
aniô
nico
sin
tétic
o (m
g/L)
7,807,757,707,65
50
40
30
20
10
> – – – – < 2,6
2,6 2,82,8 3,03,0 3,23,2 3,4
3,4
(uT)Turbid ez
Figura 12: Diagrama de coagulação da turbidez remanescente com polímero aniônico sintético.
44
5.2.4 SULFATO DE ALUMÍNIO
Os resultados demonstraram remoção de 50% de cor aparente na dosagem de 7,5 mg/L e
pH de coagulação de 7,6 (figura 13). As remoções de cor aparente não coincidiram com as
dosagens das regiões de melhor remoção de cor verdadeira. Os percentuais máximos de remoção
da cor aparente sem adição de alcalinizante ou acidificante apresentam-se na Tabela 6. Em pH
inferior a 7,0 (com adição de acidificante), à medida que se aumentava a dosagem do coagulante
aumentava a cor aparente. É provável que a elevada alcalinidade e o pH da água tenham
dificultado a coagulação, uma vez que comumente a melhor remoção de matéria orgânica dá-se
em pH mais baixo (DI BERNARDO; DANTAS, 2005).
Tabela 6: Melhores valores dos parâmetros de coagulação obtidos sem aplicação de polímeros
com os cinco coagulantes primários estudados.
Coagulante Dosagem (mg/L) Al3+
(mg/L) TURBIDEZ COR APARENTE COR VERDADEIRA
Remoção (%) Remoção (%) Remoção (%)
Cloreto de Polialumínio - 9,92 43 59 100 Sulfato de Alumínio 17,5 1,5 37 50 35 Polímero Catiônico
Natural 5 - - - 10
Polímero Catiônico
Sintético 15 - 18 39 48
Polímero Aniônico
Sintético 32,5 - 19 25 24
45
Figura 13: Diagrama de coagulação para cor aparente remanescente utilizando sulfato de
alumínio.
Em relação à cor verdadeira foi observada remoção máxima de 74% para dosagens
maiores (32,5 mg.L-1 ou 2,57 mg.L-1 de Al 3+) (figura 14). A cor verdadeira resulta
principalmente da presença de matéria orgânica natural (NOM), a qual tem como principais
componentes ácidos húmicos e fúlvicos. Segundo Matilainen et al., (2010) condições ideais para
remoção da cor aparente e da turbidez geralmente não serão as mesmas que para a remoção da
NOM, que geralmente requer um aumento na dosagem do coagulante e controle do pH de
coagulação (geralmente menor ou igual a 6,0).
Figura 14: Diagrama de coagulação para cor verdadeira remanescente utilizando sulfato de
alumínio.
Os percentuais de remoção da turbidez utilizando o sulfato de alumínio. Testando
dosagem de 17,5 mg/L em um pH de coagulação de 7,4 evidenciaram remoção máxima de 37%.
46
pH
Dos
agem
do
Sulfa
to d
e al
umín
io (m
g/L)
7,67,47,27,06,86,66,46,26,0
60
50
40
30
20
10
> – – – – < 3
3 44 55 66 7
7
(uT)Turbidez
Figura 15: Diagrama de coagulação da turbidez remanescente com Sulfato de alumínio.
5.2.5 O CLORETO DE POLIALUMÍNIO
Ao contrário do observado para o sulfato de alumínio, as regiões de maior remoção de cor
aparente coincidem com as regiões de maior remoção da cor verdadeira. Para tanto foram
utilizadas dosagens mais elevadas e pH típicos da coagulação melhorada sem a adição de
alcalinizante ou acidificante (tabela 6). Nas Figuras 15, 16 e 17 são apresentados os diagramas
de coagulação de remoção da cor aparente, verdadeira e turbidez respectivamente utilizando o
cloreto de polialumínio (PAC 18% Al2O3). Dosagem de 37,5 mg/L em pH de 5,8 mostrou
remoção de 79% da cor aparente, 97% da cor verdadeira e 67% da turbidez.
Figura 16: Diagrama de coagulação para cor aparente remanescente com cloreto de
polialumínio.
47
Figura 17: Diagrama de coagulação da cor verdadeira remanescente com cloreto de
polialumínio.
pH
Dos
agem
do
Clo
reto
de
Polia
lum
ínio
(mg/
L)
7,06,56,05,55,04,5
60
50
40
30
20
10
> – – – – – < 2
2 44 66 88 10
10 1212
(uT)Tu rbidez
Figura 18: Diagrama de coagulação da turbidez remanescente com cloreto de polialumínio.
Conforme observado o cloreto de polialumínio (PAC) foi o coagulante que apresentou os
maiores percentuais de remoção de cor aparente e verdadeira. Antes de estabelecer sua dosagem
ótima e o pH de coagulação, avaliou-se seu emprego em combinação com os polímeros (como
auxiliar de coagulação) na perspectiva de diminuir os custos do processo, ao reduzir a demanda
de coagulante e resultar em agregados maiores de microflocos.
48
5.2.6 OS POLÍMEROS CATIÔNICOS
Os polímeros catiônicos tanto naturais como sintéticos avaliados como auxiliares de
coagulação apresentaram pouca ou nenhuma remoção adicional da cor aparente e da turbidez
(Tabela 7).
Tabela 7: Desempenho do PAC (com polímeros) como auxiliar de coagulação na
remoção da turbidez, cor aparente e verdadeira.
Dosagem
de AL3+
(mg.L-1)
Tipo de polímero e
dosagem (mg.L-1)
pH TURBIDEZ COR APARENTE COR VERDADEIRA
Remoção
(%)
Remoção
(%)
Remoção
(%)
9,24 5,59 47 57 83
9,24 Polímero Catiônico
Natural (0,2)
5,79 - - 69
9,24 Polímero Catiônico
Natural (0,6)
5,79 - 15 42
9,24 Polímero Catiônico
Natural (1,2)
5,78 3 31 54
9,24 Polímero Catiônico
Sintético (0,2)
5,74 - - 81
9,24 Polímero Catiônico
Sintético (0,6)
5,81 - 19 81
9,24 Polímero Catiônico
Sintético (1,2)
5,78 - - 81
9,24 Polímero Aniônico
Sintético (0,4)
5,64 15 46 54
9,24 Polímero Catiônico
Sintético (0,8)
5,71 21 50 54
9,24 Polímero Catiônico
Sintético (1,2)
5,70 23 44 81
49
Segundo Matilainen et al., (2010) os polímeros catiônicos são mais comumente aplicados
para remoção da matéria orgânica natural (e por conseguinte da cor verdadeira), em função da
NOM se apresentar carregada negativamente na água, sendo portanto o mecanismo de
neutralização, que geralmente acontece com emprego de polímero catiônico, mais eficiente do
que o mecanismo de pontes químicas resultante da aplicação de polímeros aniônicos.
Ensaios com as melhores dosagens do PAC isolado e combinado com polímeros como
auxiliar de coagulação foram repetidos e os resultados da remoção de cor aparente e verdadeira,
turbidez e densidade de algas e cianobactérias são apresentados na Tabela 8.
Tabela 8: Melhores dosagens de PAC isolado e combinado com polímeros.
Dosagem de AL3+
(mg.L-1)
Tipo de
polímero e
dosagem (mg.L-1)
pH
Turbidez Cor aparente Cor verdadeira Fitoplâncton
Remoção (%) Remoção (%) Remoção (%) Remanescente (cél/ml) Remoção (%)
9,92 - 5,98 16 70 100 4,5 x 103 80
9,24 - 6,10 0 41 100 4,3 x 103 81
8,60 - 6,12 0 43 100 7,6 x 103 66
7,27 - 6,14 0 53 74 6,3 x 103 71
9,24 PolímeroCatiônicoSintético
(0,6)
6,01 5 67 100 4,9 x 103 78
9,24 PolímeroAniônico Sintético
(0,8)
5,97 0 51 100 7,6 x 103 66
Conforme pode ser observado os maiores percentuais de remoção dos parâmetros
supracitados são obtidos quando o PAC foi utilizado isolado, na dosagem de 9,92 mg.-1 de Al 3+ e
pH de 6,0 sem adição de alcalinizante ou acidificante, justificando sua escolha como melhor
coagulante para a água em estudo.
50
6 CONCLUSÃO
A água bruta do açude Acauã que chega à ETA de Itatuba/PB apresenta concentração
elevada de cianobactérias de diferentes gêneros, pH levemente básico, baixa turbidez (3,5 uT);
cor aparente alta (83,10 uH); cor verdadeira alta (24,40 uH) e dureza total elevada (223,50
mgCaCO3 .L-1). Essas condições sugerem possível colmatação dos filtros de areia.
Os resultados obtidos demostraram que o Cloreto de polialumínio é mais vantajoso para
eliminar cor, turbidez e células de cianobactérias buscando tornar a água de acordo com os
padrões de qualidade vigente no país. Também foi possível definir o melhor pH de coagulação e
a melhor dosagem do coagulante através dos diagramas de coagulação. Dessa forma, o Cloreto de
polialumínio na dosagem de 9,92 mg/L de Al3+ e pH de 6,0, removeu 16% da turbidez, 70% da
cor aparente, 100% da cor verdadeira e 80% do fitoplâncton.
Os custos do cloreto de polialumínio são mais elevados em relação ao sulfato de alumínio
que é o coagulante mais utilizado nas ETA do Brasil, porém, quando avaliamos a relação custo e
benefícios o cloreto de polialumínio se destaca por não necessitar de produtos químicos
adicionais com acidificantes ou alcalinizantes reduzindo gastos e principalmente quando
objetivamos um tratamento mais eficiente com produção de água de boa qualidade
microbiológica.
O sulfato de alumínio foi o segundo coagulante que se destacou durante os ensaios
promovendo remoção de cor e turbidez. Os demais produtos usados como coagulantes ou
auxiliares da coagulação não foram tão eficientes na remoção dos parâmetros em estudo. Alguns
fatores podem ter contribuído como o pH, a dureza e a alcalinidades da água bruta, o predomínio
de espécies filamentosas de algas e cianobactérias que podem ter dificultado o processo de
coagulação e a natureza química dos polímeros que não foram suficientes para neutralizar as
partículas presentes na água.
51
7 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
AESA – Agência Executiva de Gestão Das Águas do Estado da Paraíba. Disponível em: <www.aesa.pb.gov.br>. Acesso em: 4 de Agosto de 2012. AMERICAN PUBLIC HEALTH ASSOCIATION. Standard Methods for Examination of water and wastewater. 21th ed. Washington D.C.: American Public Association, 1995. AZEVEDO, S. M. F. O. Human intoxication by microcystins during renal dialysis treatment in Caruaru – Brazil. Toxicology. p. 181 – 182, 2002.
AZEVEDO, S. M. F. O. South and Central America: Toxic cyanobacteria. In: Codd, G.A. et al. (ed.) Cyanonet: a global network for cyanobacterial bloom and toxin risk management. Paris: IHP Unesco, p. 115-126, 2005.
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